K
osmos
Numer 1-2 (246-247) Strony 135-147PROBLEMY NAUK BIOLOGICZNYCH___________ Polskie Towarzystwo Przyrodników im. Kopernika
Ma ł g o r z a t a w ó j c i k
Zakład Fizjologii Roślin, Instytut Biologii Uniwersytet Marii Curie-Skłodowskiej Akademicka 19, 20-033 Lublin
e-mail: mwojcik@biotop. umcs.lublin.pl
FITOREMEDLACJA — SPOSÓB OCZYSZCZANIA ŚRODOWISKA
Wszechstronna i intensywna w ostatnich dziesięcioleciach działalność człowieka spowo dowała postępujące zanieczyszczenie środowi ska naturalnego. Ścieki, odpady organiczne i nieorganiczne, a także pyły i dymy dostające się do atmosfery, wód powierzchniowych, grunto wych oraz gleby, stanowią potencjalne zagroże nie nie tylko dla funkcjonowania ekosystemów, lecz także dla zdrowia człowieka. Dotychczas stosowane metody oczyszczania środowiska są bardzo kosztowne. Wymagają wyszukanego sprzętu i często są trudne w realizacji, zwłasz cza, gdy chodzi o niewielkie zanieczyszczenia na dużych obszarach, a poza tym ich wprowadza nie niszczy całą aktywność życiową oczyszcza nych środowisk (Ba k e r i współaut. 1995, Cu n n in g h a m i współaut. 1995, Sa l t i współaut. 1995, Bo yajia n i Su m n e r 1997, En s l e yi współ aut. 1997). Dlatego poszukuje się nowych, sku tecznych i bardziej ekonomicznych rozwiązań. Jednym z nich, budzącym coraz większe zain teresowanie i nadzieje, może być wykorzystanie roślin do oczyszczania środowiska w procesie zwanym fitoremediacją. Najogólniej, terminem tym określa się zabiegi polegające na użyciu roślin do degradowania, ekstrakcji lub stabili zacji zanieczyszczeń (Cu n n in g h a m i współaut.
1996).
Fitoremediacja jest stosunkowo młodą, ale dynamicznie rozwijającą się dziedziną bioreme- diacji, czyli wykorzystania organizmów żywych do oczyszczania środowiska (Bo y ajia n i De v e d- JiAN 1997). Przez ostatnie 15. lat, najpopular niejszym i prawie wyłącznie wprowadzanym w życie działem bioremediacji była remediacja ba kteryjna, wykorzystująca mikroorganizmy głównie do degradacji zanieczyszczeń organicz nych (Bo yajian i De v e d j ia n 1997). Z tego powo du termin „bioremediacja” jest przez niektórych zawężany jedynie do tych procesów (Sa l t i
współaut. 1995). W ostatnich latach rozwija się także wiedza o tak zwanej rizodegradacji (ang. rhizodegradation, plant assisted bioremedia- tion, phytoremediation ex planta). W procesie tym eksudaty korzeniowe roślin wzmagają zdol ność bakterii i innych mikroorganizmów żyją cych w rizosferze do degradacji związków orga nicznych (Sa l t i współaut. 1995, 1998).
Termin fitoremediacja (ang. phytoremedia tion) pochodzi od greckiego słowa phyton — roślina i łacińskiego remediare — oczyszczać. Inne stosowane nazwy to green-, botano-, plant-based remediation (Cu n n in g h a m i współ aut. 1995, Ko n d z ie l s k i i współaut. 1996), fito- sanitacja (Ch o m c z y ń s k a 1997).
Wykorzystanie roślin do oczyszczania śro dowiska jest ideą bardzo starą i nie można jej wyprowadzić z jakiegoś konkretnego źródła (Sa l t i współaut. 1995, En s l e y i współaut. 1997). Już w XVII wieku w Niemczech wykorzy stywano naturalne obszary podmokłe do oczy szczania ścieków miejskich (Cu n n in g h a m i współaut. 1995, 1996). W początkach ery ato mowej (lata 60.) w Związku Radzieckim prowa dzono intensywne badania nad wykorzysta niem roślin wodnych i roślin terenów podmo kłych do oczyszczania wód skażonych radionu klidami (Sa l ti współaut. 1995, En s l e yi współ aut. 1997). Począwszy od lat 70. coraz częściej tworzono różnego typu obszary podmokłe (tzw. wetlandy) do oczyszczania kwaśnych wód ko palnianych, ścieków rolniczych, przemysło wych i miejskich (Bo yajia n i Su m n e r 1997). Początkowo były one oparte na naturalnych populacjach roślinnych, wykazujących zdol ność utylizacji odpadów, później wprowadzano ekosystemy i gatunki zmodyfikowane przez człowieka.
Również eliminacja zanieczyszczeń z atmo sfery ma długą historię. Opierając się na zdol
ności roślin do absorbowania substancji gazo wych z powietrza, od ponad 40. lat w Europie wykorzystuje się rośliny do eliminacji różnych skażeń atmosferycznych (Cunningham i Ow
1996, Cunninghami współaut. 1996, Kondziel-
skii współaut. 1996).
Zastosowanie roślin do oczyszczania gleb jest stosunkowo nową dziedziną badań, mimo, że już w średniowieczu dostrzegano związek między składem mineralnym gleby a porastają cą ją roślinnością. Roślinność ta często wyka zywała zmiany teratologiczne, była karłowata lub z cechami gigantyzmu, często przybierała charakterystyczne zabarwienie, na przykład niebieskie w przypadku gleb niklowych (Baker
i współaut. 1988, Baker i Brooks 1989). Za
uważono też, że na niektórych terenach szcze gólnie bogatych w jakieś metale, rosną określo ne gatunki roślin, bardzo tolerancyjne w sto sunku do danego metalu. Nazywa się je meta- lofitami (termin ten odnosi się do roślin rosną cych tylko na glebach bogatych w metale) (Ba
keri współaut. 1988). Wyjątkowo wysoką tole
rancję na metale wykazują też rośliny nazywane hiperakumulatorami, gromadzące w suchej masie organów nadziemnych ponad 1% metalu, co odpowiada 10-100-krotnie większej akumu lacji w stosunku do innych gatunków roślin
(Baker i Brooks 1989, Chaney i współaut. 1995) Metalofity i hiperakumulatory były kie dyś wykorzystywane jako wskaźniki występo wania rud metali (Reevesi Brooks 1983, Baker
i współaut. 1988, Reeves i współaut. 1995),
dziś próbuje się je stosować do oczyszczania gleb skażonych metalami ciężkimi (Knight i współaut. 1997).
Rośliny mogą usuwać z gleb, wód i atmosfe ry zanieczyszczenia organiczne, metale ciężkie, substancje radioaktywne, nadmiar soli. W za leżności od rodzaju zanieczyszczenia i sposobu jego detoksykacji, wyróżnia się kilka metod fito- remediacji: fitodegradację, wolatilizację, fito- stabilizację, rizofiltrację i fitoekstrakcję.
FITODEGRADACJA
Zastosowanie roślin w procesie fitodegrada- cji (ang. phytodegradation) dotyczy wyłącznie toksycznych związków organicznych. Po wnik nięciu do rośliny ich los może być różny (Cun
ningham i współaut. 1995, Boyajian i Sumner
1997, Salt i współaut. 1998). Mogą być one
akumulowane w tkankach w niezmienionej for mie, czasem ulegają przekształceniu w nieto ksyczne związki, wbudowywane następnie do składników strukturalnych komórki, bądź uwalniane z roślin do środowiska. W pewnych przypadkach pobrane substancje mogą być roz kładane do CO2 i H2O. Opisano wiele roślin potencjalnie użytecznych w fitodegradacji, wśród nich najefektywniejsze są trawy oraz ro śliny motylkowate (Cunningham i współaut. 1996, Wiltsei współaut. 1998). Należy podkre ślić, że bardzo duże znaczenie w zwiększaniu wydajności tego procesu mają symbiotyczne mikroorganizmy, głównie glebowe, żyjące w są siedztwie korzeni, ale równeż w tkankach roślin i na powierzchni liści (Cunninghami współaut.
1996, Salti współaut. 1998).
Wśród związków organicznych neutralizo wanych przez rośliny najczęściej wymienia się
(Cunningham i współaut. 1995, 1996, Cunning
hami Ow 1996, Boyajiani Carreira 1997, Salt
i współaut. 1998): ropopochodne węglowodory alifatyczne i policykliczne węglowodory aroma tyczne, herbicydy i pestycydy chlorowcopo chodne (np. PCBs, TCE), wybielacze, insektycy dy fosforoorganiczne (diazanon, parathion),
materiały pirotechniczne (TNT — trinitrotoluen, DNT — dinitrotoluen, nitrogliceryna), substan cje powierzchniowo czynne — detergenty, środ ki konserwujące drewno.
Substancje te często wykazują strukturalne i chemiczne podobieństwo do związków natu ralnie występujących w środowisku tycia roślin (toksyny uwalniane przez bakterie, grzyby, owady; związki allelopatyczne i inne) i mogą być degradowane przez endogenne enzymy roślin ne. Enzymy te należą do kilku klas, są to między innymi nitroreduktazy, lakazy, dehalogenazy, n itry lazy, peroksydazy (Cunninghami współaut.
1996, Boyajian i Carreira 1997, Boyajian i
Devedjian 1997). Działanie tych enzymów nie
ogranicza się jedynie do wnętrza roślin, ich aktywne formy spotyka się również w glebie i w osadach.
W fitodegradacji bardzo ważnym zagadnie niem jest poszukiwanie gatunków roślin zdol nych do produkcji odpowiednich enzymów
(Boyajiani Sumner 1997). Istnieje kilka sposo
bów ich identyfikacji w roślinach (Boyajian i
Devedjian 1997). Jeden z nich obejmuje wykry wanie i izolację enzymów rozkładających zanie czyszczenia, pochodzących z innych niż roślin ne źródeł (bakterie, grzyby), a następnie poszu kiwanie takich enzymów w tkankach roślin. Inna metoda polega na wprowadzeniu do ho dowli komórek roślinnych lub ekstraktów z ro ślin zanieczyszczeń organicznych oraz badaniu produktów ich rozkładu, jak również obecności
i aktywności uczestniczących w tym procesie enzymów. Enzymy te izoluje się i testuje nastę pnie na innych roślinach. Trzeci sposób to izo lacja odpowiednich enzymów z gleby i poszuki wanie roślin, które je wytwarzają. Ostatnio opracowano w tym celu interesującą metodę immunologiczną, polegającą na wytwarzaniu przeciwciał w stosunku do izolowanych enzy mów glebowych (Bo yajia n i De v e d j ia n 1997, Bo yajiani Su m n e r 1997). Z użyciem tych prze ciwciał identyfikuje się następnie rośliny, mo gące być źródłem owych enzymów. Kolejnym etapem jest sprawdzenie w laboratorium, czy zidentyfikowane w roślinach enzymy są aktyw ne i czy występują w ilościach wystarczających, aby zakwalifikować dany gatunek roślinny jako użyteczny w fitodegradacji. Dzięki tej metodzie wykryto w roślinach szereg enzymów neutrali zujących zanieczyszczenia, między innymi ni- troreduktazę i arylodehalogenazę. Dodatkową jej zaletą jest użycie do oczyszczania terenów skażonych gatunków rodzimych, co eliminuje kosztowną introdukcję i utrzymanie roślin ob cych. Powyższe fakty zwiększają także społecz ną akceptację takiej metody oczyszczania.
Obok tradycyjnych metod selekcyjnych i od powiednich zabiegów agrotechnicznych, mają cych na celu podniesienie efektywności fitode gradacji, coraz większe zainteresowanie budzi również genetyczna modyfikacja roślin. Prowa dzi się prace nad zwiększeniem poziomu natu ralnie występujących w roślinach enzymów de gradujących toksyczne związki organiczne, nad korzystnymi modyfikacjami morfologii korzeni
(wzrost masy, powierzchni kontaktu z glebą) i polepszaniem wydajności mikroorganizmów glebowych, współżyjących z korzeniami roślin (Cu n n in g h a m i Ow 1996, Cu n n in g h a m i współ aut. 1996). Uzyskano również transgeniczne rośliny z transgenami bakteryjnymi i grzybowy mi umożliwiaj ącymi rozkład herbicydów oraz z transgenami owadów i ssaków, warunkującymi tolerancję na pewne pestycydy i insektycydy (Cu n n in g h a m i współaut. 1995, 1996). Zabiegi te jednakże mogą budzić pewne obawy związa ne z ryzykiem, jakie niesie za sobą wprowadza nie do naturalnych środowisk roślin transgeni cznych.
Mimo, że wewnątrzkomórkowe mechanizmy degradacji związków organicznych nie są jesz cze do końca poznane, a większość badań ogra nicza się na razie do prób laboratoryjnych, kilka projektów badawczych prowadzonych w wa runkach polowych zakończyło się sukcesem. Fitodegradacja okazała się skuteczną metodą oczyszczania terenów skażonych związkami TCE przy użyciu topoli, a zanieczyszczeń TNT z zastosowaniem roślin wodnych i wilgociolub- nych (Bo yajian i Ca r r e ir a 1997, Wa t a n a b e
1997). Topola używana jest również do absor pcji niektórych pestycydów i herbicydów, nato miast w symbiozie z bakteriami rozkłada węglo wodory. Węglowodory ropopochodne oraz środ ki konserwujące drewno w zadowalającym sto pniu wyeliminowano ze skażonych terenów przy użyciu pewnych gatunków traw (Cu n n in g h am i współaut. 1996, Bo y ajia n i Ca r r e ir a
1997).
WOLATILIZACJA Proces wolatilizacji (ang. volatilization) pole
ga na pobieraniu przez rośliny z gleby pewnych substancji nieorganicznych oraz uwalnianiu ich do atmosfery w postaci lotnej. Do tej pory metoda ta znalazła zastosowanie w oczyszcza niu środowisk zanieczyszczonych selenem, pra cuje się nad wykorzystaniem jej w przypadku skażeń rtęcią (Cu n n in g h a m i Ow 1996, Ru g h i współaut. 1996).
Selen występuje zwykle w glebach w niewiel kich ilościach i w formie związanej, niedostę pnej dla roślin. Jednak na niektórych obsza rach, na przykład na pastwiskach centralnej Azji, Australii i Ameryki Północnej, gleby zawie rają duże ilości tego pierwiastka w formie łatwo przyswajalnej dla roślin, co było powodem licz nych zatruć zwierząt i ludzi. Śladowe ilości Se są niezbędne do życia zwierząt, większe stężenia są bardzo toksyczne. Wynika to z dużego podo bieństwa chemicznego selenu do siarki, którą
Se podstawia w ważnych związkach biologicz nych, na przykład w aminokwasach, tworząc bardzo toksyczne selenobiałka (Ha r b o r n e
1997).
Fitoremediacja terenów zanieczyszczonych selenem obejmuje 3 główne mechanizmy: po bieranie i akumulację tego pierwiastka w tkan kach, uwalnianie selenu z roślin w postaci lot nej oraz aktywację mikroorganizmów w rizosfe- rze do tworzenia lotnych form selenu (Ba n u e l o s i współaut. 1997).
Niektóre rośliny, należące głównie do rodzi ny krzyżowały eh (np. Brassica, Stanley a), mo tylkowatych (np. Astragalus) oraz złożonych (np. Oonopsis, Xylorhiza) wykształciły zdolność akumulacji dużych ilości selenu. Mogą one gro madzić od 1 000 do nawet 5 000 mg Se/kg s.m. (Re e v e si współaut. 1995, Ba n u e l o si współaut. 1997), podczas gdy u większości gatunków stwierdza się do 5 mg Se/kg s.m. (Ha r b o r n e
1997). Selen jest pobierany przez rośliny w formie rozpuszczalnych jonów SeOą2' i Se032' (podobnie jak jony SO42' i SO32'). Przyswojony przez korzenie podlega procesom metabo licznym analogicznym do przemian siarki (Za-
yed i Terry 1994, Terry i Zayed 1998), w wyniku których powstają lotne związki selenu, takie jak dimetyloselenki (DMSe) lub dimetylo- diselenki (DMDSe), o wyraźnym zapachu czosn ku. Szczególnie wysoką intensywność wolatili- zacji tego pierwiastka stwierdzono między inny mi u ryżu, kapusty i brukoli. Z badań toksy kologicznych przeprowadzonych na szczurach wynika, że DMSe jest 500-700 razy mniej toksy czny w porównaniu z nieorganicznymi związka mi selenu.
U roślin procesy wolatilizacj i zachodzą głów nie w korzeniach. Może to wynikać bądź ze wzmożonego metabolizmu Se w tych organach, bądź z bezpośredniego udziału w tym procesie bakterii glebowych, zgromadzonych w rizosfe- rze lub w tkankach korzeni (w cytoplazmie i wakuolach komórek) (Zayed i Terry 1994, Ba
nuelosi współaut. 1997). Tylko do 10% pobra
nego selenu ulega wolatilizacji, reszta akumu- luje się w roślinie w formie różnych związków selenoorganicznych. Materiał roślinny bogaty w selen może być wykorzystany do produkcji pa pieru lub zużyty jako biopaliwo (obecnie testo wana jest wartość oleju uzyskanego z nasion gatunków Brassica). Może też być, w odpowied nich proporcjach, zmieszany z paszą podawaną zwierzętom w rejonach, gdzie występuje deficyt Se lub dodawany tam do gleb jako nawóz orga niczny (Banuelos i współaut. 1997, Terry i
Zayed 1998). W celu zwiększenia wydajności
wydzielania selenu w lotnej formie, podejmowa ne są próby uzyskiwania roślin transgenicz nych o podwyższonej produkcji enzymów zwią zanych z metabolizmem Se oraz zwiększonej ilości białkowego przenośnika S (a zatem i Se) — permeazy siarczanowej (Terryi Zayed 1998).
Istotne zagrożenie dla środowiska stanowią zanieczyszczenia rtęcią. Jony rtęci bardzo łatwo ulegają w środowisku procesom metylacji z udziałem bakterii i w tej postaci akumulowane są w organizmach bezkręgowców i ryb. Stąd przenikają do dalszych ogniw łańcucha pokar mowego — lokalnych populacji ptaków, ssaków i ludzi, wywołując bardzo ciężkie zatrucia (Baldi
1997, Heatoni współaut. 1998). Dlatego poszu kuje się skutecznych metod eliminacji skażeń środowiska tym toksycznym metalem.
Od dawna znana jest odporność na rtęć niektórych bakterii G(-) (Rughi współaut. 1996,
Baldi 1997). Jednym z mechanizmów tej odpo rności jest redukcja toksycznych jonów Hg2+ do
dużo mniej toksycznej formy elementarnej Hg°. Za przemiany te odpowiadają białka, kodowane przez geny zlokalizowane na plazmidzie w ope- ronie indukcyjnym. Są to białka regulatorowe i transportujące oraz enzymy: liaza organortęcio- wa (Mer B) — katalizująca protonolizę wiązania C-Hg uwalniającą jonową rtęć i reduktaza jo nów rtęci (Mer A). Reduktaza katalizuje redu kcję jonów Hg2+ wg równania:
RSHg+ + NADPH -4 Hg° + RSH + NADP, gdzie RSHg+jest zawierającą siarkę organiczną solą rtęci. Niejonowa i mniej toksyczna forma Hg° jest uwalniana w formie lotnej z komórek.
Poznaną u bakterii metodę detoksykacji rtę ci postanowiono zastosować u roślin. Najwcześ niej sukcesem zakończyły się próby wprowa dzenia zmodyfikowanego genu mer A i mer B do Arabidopsis thaliana (L.) Heynh (Rughi współ
aut. 1996, Heatoni współaut. 1998). Transge-
niczne rośliny tolerowały wysokie stężenia Hg w podłożu (25-100ąM) oraz uwalniały lotną rtęć do atmosfery. Jednak chociaż A. thaliana jest idealną rośliną do badań laboratoryjnych, ze względu na małą biomasę nie nadaje się do praktycznego wykorzystania w procesie fitore- mediacji. Dlatego do testów nad możliwością wykorzystania roślin transgenicznych zawiera jących gen mer A w tym procesie wybrano tuli panowca [Liriodendron tulipifera L.) oraz tytoń [Nicotiana tabacumh.). Prowadzi się także prace nad wprowadzeniem genów mer A i mer B do trawy Spartina alterniflora Loisel, ryżu (Oryza sativa L.) oraz situ (Juncus spp) i pałki szeroko- listnej [Typha latifolia L.).
Na obszarach zanieczyszczonych jony Hg2+ łatwo ulegają mikrobiologicznej przemianie do bardzo toksycznej metylortęci. Użycie roślin transgenicznych z wbudowanym genem mer A, pobierających i przekształcających jony Hg2+ do lotnej formy metalicznej mogłoby obniżyć pro dukcję metylortęci w glebach i osadach. Poza tym rośliny, w których zachodzi ekspresja genu mer B mogą pobierać metylortęć z gleby i meta bolizować ją do jonów Hg +, akumulowanych w tkankach roślin. Rośliny z wprowadzonymi jed nocześnie genami mer A i mer B są zdolne do pobierania i przemiany w lotną Hg° zarówno jonów Hg2+, jak i metylortęci (Heaton i współ
aut. 1998).
Obecnie planuje się uzyskanie roślin trans genicznych, mających zdolność redukcji do po staci metalicznej toksycznych jonów Cu2+, Pb2+, Cd2+ i Cr6+. Ponieważ jednak metale te nie są uwalniane w stanie lotnym, materiał roślin ny zawierający ich elementarne formy musiałby być usunięty ze środowiska. Podstawą tych pla
nów są wyniki badań, które wykazały, że Mer A wiąże jony Ag+, Cu2+ i Cd2+ na zasadzie kompe- tycyjnej inhibicji (Ki= 1, 14 i 18jiM, odpowie dnio) prawie tak dobrze jak Hg2+ (Km=12ji M).
Niektórzy uważają, że uwalnianie metali w formie lotnej jest związane z pewnym ryzykiem, gdyż zarówno duże lokalne stężenia Se, jak i Hg
w atmosferze mogą być toksyczne dla organi zmów (Wa t a n a b e 1997). Hg przemieszczana przez wiatry znad oczyszczanych terenów, mo głaby następnie ulegać utlenieniu i odkładać się, choć w mniejszych stężeniach, w innym miejscu, głównie w osadach morskich i lądo wych (Ru g h i współaut. 1996).
FITOSTABILIZACJA
Istotą fitostabilizacji (ang. phytostabiliza- tion) jest zasiedlanie skażonych terenów rośli nami tolerującymi wysokie stężenia substancji toksycznych i zapobieganie w ten sposób ich dalszej degradacji (np. erozji) oraz rozprzestrze nianiu się zanieczyszczeń do atmosfery, wód i głębszych warstw gleby (Sa l t i współaut. 1995, Ko n d z ie ls k i i współaut. 1996, Bo yajia n i Su m n e r 1997). Metoda ta stosowanajest wówczas, gdy zanieczyszczenia nie mogą być ekstrahowa ne czy degradowane przez rośliny (Bo y a jia n i Su m n e r 1997).
Fitostabilizacja jest skuteczna zarówno w przypadku zanieczyszczeń organicznych, jak i metalami ciężkimi (Cu n n in g h a m i współaut. 1995). Niektóre związki organiczne mogą być częściowo rozkładane w tkankach roślin, unie ruchamiane przez wiązanie z substancjami hu musowymi gleby lub odkładane we frakcji ligni- nowo-celulozowej ścian komórkowych roślin (Cu n n in g h a m i współaut. 1995, 1996; Bo yajian i Su m n e r 1997).
Do odtworzenia szaty roślinnej na terenach skażonych najczęściej wykorzystywane są na turalnie występujące tam gatunki, tolerujące wysokie stężenia metali ciężkich w glebie. Wy korzystuje się również specjalnie uzyskane od miany, na przykład trawy Agrostis tenuis Sibth — odmiany Goginan i Parys lub Festuca ru
bra L. — odmiana Merlin (Sa l t i współaut. 1995). Oprócz roślin o cechach hiperakumu- latorów, w fitostabilizacji są również użytecz ne niektóre rośliny uprawne, na przykład ro śliny włókniste, jak len czy konopie lub inne rośliny przemysłowe, jak wiklina czy rzepak (Ko n d z ie ls k ii współaut. 1996). Rośliny mogące mieć znaczenie w fitostabilizacji, oprócz zdol ności tolerowania wysokich stężeń metali ciężkich, powinny skutecznie unieruchamiać je przez wytrącanie, redukcję lub absorpcję. Powinny też charakteryzować się niskim po ziomem akumulacji metali w organach nad ziemnych, co eliminuje konieczność traktowa nia zebranych plonów jak materiału toksycz nego (Sa l t i współaut. 1995). Schemat przed
stawiający proces fitostabilizacji pokazuje Ryc. 1.
Gatunki roślin wykorzystywane w fitostabi lizacji obniżają bioprzyswajalność substancji toksycznych dzięki wydzielanym eksudatom korzeniowym, do których należą między innymi kwasy organiczne, związki fenolowe, związki typu sideroforów, różne aniony i kationy. Wy dzieliny te wytrącają jony metali w postaci nie rozpuszczalnych soli (np. ołów w postaci fosfo ranów ołowiu) lub redukują je przez zmianę potencjału redox gleby, na przykład Cr042" i Cr207 do Cr3+ (Cu n n in g h a m i współaut. 1995, Sa l t i współaut. 1995, Ko n d z ie l s k i i współaut. 1996). Często dodaje się do gleby różne sub stancje w celu podniesienia skuteczności pro cesu fitostabilizacji. Wiążą one, wytrącają lub absorbują zanieczyszczenia, ograniczając tym samym ich rozprzestrzenianie się oraz dostę pność zarówno dla roślin, jak i dla zwierząt. Z dobrym skutkiem stosuje się między innymi wapno, glinokrzemiany, aniony nieorganiczne (np. fosforany), tlenki i wodorotlenki metali oraz substancje organiczne (kompost, muł, nawóz koński) (Cu n n in g h a m i współaut. 1995, Cu n n in g h a m i Ow 1996). Dodatki te jednocześnie podnoszą plonowanie roślin. Podobną rolę speł niają grzyby mikoryzowe (Le y v a l i współaut.
1997). Niewytrącone zanieczyszczenia są pobie rane przez korzenie roślin i tam akumulowane lub transportowane w niewielkich ilościach do organów nadziemnych.
Podczas gdy fitostabilizacja zapobiega mi gracji zanieczyszczeń, nie jest skutecznym roz wiązaniem problemu ich detoksykacji, ponie waż nadal pozostają one w podłożu (Bo yajia n i Su m n e r 1997). Po usunięciu roślin lub przy zmianie warunków glebowych, zanieczyszcze nia mogą zostać uwolnione lub przybrać pier wotną toksyczną formę. Metoda ta jednak może okazać się bardzo przydatna w zapobieganiu degradacji gleby oraz rozprzestrzenianiu się za nieczyszczeń do czasu opracowania skutecz nych metod oczyszczania, co często zajmuje kilka lat.
Roślinność
zmniejszająca erozję gleb i ograniczająca rozprestrzenianie się zanieczyszczeń i ich kontakt ze zwierzętami i człowiekiem Gromadzenie zanieczyszcz' w korzeniach, rzadziej w organach nadziemnych Pobieranie niewytrąconyc zanieczyszczeń Wprowadzenie do gleby czynników zmniejszających fitoprzyswajalność zanieczyszczeń Zanieczyszczenia związane w kompleksy o niskiej fitoprzyswajalności Wydzieliny korzeniowe
zm n iej szające fitop rzyswaja I n ość zanieczyszczeń
Ryc. 1. Przebieg procesu fitostabilizacji.
RIZOFILTRACJA Rizofiltracja (ang. rhizofiltration) jest to pro
ces, w którym wykorzystuje się gatunki roślin, których korzenie mają zdolność do absorbowa nia lub wytrącania metali i innych toksycznych substancji z zanieczyszczonych roztworów (Du s h e n k o vi współaut. 1995, 1997).
W ostatnich latach prowadzono intensywne badania nad wykorzystaniem różnych organi zmów do oczyszczania skażeń wody (Du s h e n k o v i współaut. 1995, Za y e d i współaut. 1998). Stosowano między innymi żywe lub martwe bakterie, glony oraz kultury komórkowe Datura innoxia Mill., te ostatnie do usuwania jonów Ba2+ z roztworów wodnych. Zastosowanie tych badań na dużą skalę jest jednak ograniczone z powodu wysokich kosztów hodowli czystych kultur komórkowych czy mikroorganizmów, a następnie ich immobilizacji i wyodrębniania z roztworu. Niektóre grzyby, mchy, paprocie [Azolla jiliculoides Lam., Salvinia natans (L.) All.), wodne rośliny wyższe (Eichhornia crassi- pes Schlecht., Hydrocotyle umbellata L., Lemna trisulca L., L. minor L., L. polyrrhiza L.) są rów nież zdolne do usuwania metali (np. Cr, Ni, Pb, Zn, Cd, Cu, Mn, Fe), lecz ich efektywność w tym procesie jest niska ze względu na małe rozmiary i wolny wzrost korzeni. Poza tym, rośliny wodne
mają dużą zawartość wody w tkankach, co utrudnia ich suszenie, kompostowanie i spopie lanie. Dlatego postuluje się wykorzystanie w procesie rizofiltracji roślin lądowych uprawia nych hydroponicznie. Rośliny lądowe mają du żo dłuższe, gęste, pokryte włośnikami systemy korzeniowe, które tworzą wyjątkowo duże po wierzchnie oraz mogą być łatwo suszone. Cał kowita długość korzeni (razem z włośnikami) pojedynczej rośliny żyta uprawianej w laborato rium może wynosić około 620 km, a całkowita powierzchnia przekracza 3000 m2 (Du s h e n k o v i współaut. 1997). System korzeniowy roślin uprawianych w warunkach polowych może być dużo większy. Sa l t i współaut. (1995) oszaco wali, że produkcja ponad 1,5 kg suchej masy korzeni/m2/miesiąc jest możliwa u wielu ga tunków roślin, w tym u Brassica juncea (L.) Czem., kukurydzy, słonecznika i żyta.
Roślina idealna do wykorzystania w proce sie rizofiltracji powinna charakteryzować się następującymi cechami: posiadać szybko ros nące korzenie, wykazywać zdolność usuwania metali ciężkich z roztworu i posiadać bardzo ograniczoną zdolność transportu pobranych jo nów metali z korzeni do organów nadziemnych. Powinna także osiągać duże rozmiary i wykazy
wać tolerancję na zasolenie i inne zanieczysz czenia (Sa l ti współaut. 1995). Przebadano wie le gatunków roślin pod względem ich użytecz ności w oczyszczaniu wód skażonych metalami ciężkimi (Du s h e n k o vi współaut. 1995). W przy padku ołowiu, najefektywniejsze okazały się trawy [Agrostis tenuis Sibth., Poa pratensis L., A. palustris Huds., Eragrostis curvula (Schrad.) Ness — 142-169 mg Pb/g s.m. korzeni], słone cznik (Helianthus annus L. — 140 mg Pb/g s.m. korzeni) i Brassica juncea (136 mg Pb/g s.m. korzeni). Dodatkową zaletą traw jest możliwość szybkiej regeneracji ich systemu korzeniowego po jego odcięciu.
Poziom akumulacji metali ciężkich w korze niach może przekroczyć 10% suchej masy tych organów (Du s h e n k o v i współaut. 1995) i są to ilości często ponad 10 000, a nawet 60 000 razy większe w porównaniu z zawartością metali w oczyszczanym roztworze (Sa l t i współaut. 1995). Pobieranie jonów metali początkowo za chodzi w sposób bierny na zasadzie adsorpcji powierzchniowej (wymiana jonowa, chelatowa- nie, chemiczne wytrącanie jonów) (Du s h e n k o v i współaut. 1995, Sa l t i współaut. 1995). Na stępną fazą jest wolniejsza faza metaboliczna, obejmująca pobieranie metalu do wnętrza ko mórki i transport do organów nadziemnych. Oprócz akumulacji metali, korzenie wydzielają też eksudaty, które mogą wytrącać metale z roztworu, na przykład ołów w postaci nierozpu szczalnych fosforanów. Jest to najwolniejszy etap usuwania metali z roztworu, wymagający również energii metabolicznej i szczególnie istotny przy wysokich stężeniach metali.
Na zakończenie procesu rizofiltracji, bogate w metal korzenie roślin są ścinane i suszone (Du s h e n k o v i współaut. 1995). Organy nad ziemne mogą być, w zależności od gatunku rośliny, odrzucane lub regenerować nowe ko rzenie. Wysuszony materiał roślinny poddaje się spalaniu dla dalszej redukcji jego masy i uzyskania energii do działania systemu rizofil
tracji. W niektórych przypadkach można odzy skać metal ze spalonych organów. Alternatyw nym sposobem postępowania z organami roślin bardzo zanieczyszczonymi metalami jest ich spalenie w specjalnych miejscach utylizacji to ksycznych odpadów.
Rizofiltracja może być stosowana do oczysz czania wód powierzchniowych, gruntowych, ścieków przemysłowych, komunalnych i rolni czych, wód poburzowych, kwaśnych wód kopal nianych i roztworów zanieczyszczonych radio nuklidami (Du s h e n k o v i współaut. 1995). W tym ostatnim przypadku wyjątkowo skuteczne okazało się zastosowanie hydroponicznych kul tur słonecznika (Du s h e n k o vi współaut. 1997). Wykazały to badania prowadzone w pobliżu fabryk uranu w Ohio i Asthabula, gdzie stężenia U dochodziły do 100-400 ppb (Du s h e n k o v i współaut. 1997) oraz na terenach skażonych
13/ 90
Ce i Sr wokół elektrowni atomowej w Czar nobylu na Ukrainie (En s l e y i współaut. 1997).
Do utylizacji ścieków komunalnych produ kowanych przez gospodarstwa wiejskie, coraz częściej zakładane są niewielkie oczyszczalnie przydomowe oparte na kulturach wybranych gatunków wierzb (Pe r t t ui Ko w a lik 1997, Pu n s- h o n i Dic k in s o n 1997), topól (Dix i współaut. 1997), trzcin, pałek, sitów oraz innych roślin terenów podmokłych i wodnych roślin zakorze nionych (Du n b a b ini Bo w m e r 1992, Ko n d z ie l s k i i współaut. 1996). Atrakcyjność zastosowania wierzb i topól (oba gatunki należą do rodziny Salicaceae) jako biologicznych filtrów wynika między innymi z szybkiego tempa ich wzrostu, wysokiego współczynnika transpiracji, zdolno ści pobierania i biodegradacji nie tylko zanie czyszczeń organicznych, ale także akumulacji metali ciężkich obecnych w ściekach. Ponadto rośliny te nie stanowią pokarmu dla ludzi i zwierząt, a ich drewno, wykorzystane jako opał, może być tanim źródłem energii (Dix i współaut.
1997, Pe r t t u i Ko w a lik 1997).
FITOEKSTRAKCJA
Fitoekstrakcja (ang. phytoextraction) polega na wykorzystaniu roślin o wysokiej produkcji biomasy i akumulujących duże stężenia metali ciężkich w organach nadziemnych, do usuwa nia zanieczyszczeń z gleby (Sa l t i współaut. 1995). Zasadę procesu fitoekstrakcji przedsta wia Ryc. 2. Zdolność gromadzenia jonów metali oprócz roślin wyższych posiadają też pewne glony, bakterie i grzyby, jednak zastosowanie tych organizmów jest nieopłacalne ze względu na bardzo kosztowne metody usuwania ich z
gleby (Cu n n in g h a m i Ow 1996, Ko n d z ie l s k i i współaut. 1996, Ow 1996).
Pomysł oczyszczania gleby metodą fitoe kstrakcji zaproponowano po raz pierwszy dla kadmu blisko 20 lat temu (Cu n n in g h a m i współ aut. 1995). Długojednaknie znano roślin, które byłyby efektywne w tym procesie. Gatunki sto sowane w fitoekstrakcji powinny charakteryzo wać się dużą tolerancją na wysokie stężenia metali ciężkich w glebie, zdolnością pobierania metali oraz znacznym stopniem ich akumulacji
Akumulacja zanieczyszczeń w organach nadziemnych Transport zanieczyszczeń do organów nadziemnych Odzysk (np. metali) lub składowanie Obróbka mikrobiologiczna, chemiczna lub termiczna materiału roślinnego ^ Zbieranie organów nadziemnych Wprowadzenie do gleby czynnników zwiększających fitoprzyswajalność zanieczyszczeń Pobieranie zanieczyszczeń przez korzenie
Ryc. 2. Przebieg procesu fitoekstrakcji.
w organach nadziemnych, które są łatwe do zebrania i przetworzenia. Jednocześnie muszą to być rośliny szybko rosnące w warunkach polowych i wykazujące duży przyrost biomasy. Pożądanymi cechami są także: odporność na choroby, pestycydy i niekorzystne warunki atmosferyczne, małe wymagania uprawowe oraz naturalne występowanie na obszarach skażonych (Bla y l o c k i współaut. 1997, En s l e y i współaut. 1997, Wa t a n a b e 1997).
Pewne z tych cech wykazują występujące naturalnie hiperakumulatory. Terminu „hiper- akumulatory” użyto po raz pierwszy w odniesie niu do roślin, które zawierały ponad 1000 |ig/g (0.1%) Ni w suchej masie organów nadzie mnych. Dzisiaj znanych jest ponad 400 gatun ków roślin o niezwykle wysokiej zdolności aku mulacji różnych metali w organach nadzie mnych, z czego ponad połowa akumuluje nikiel (Ba k e ri współaut. 1988, Ba k e ri Br o o k s 1989, KrAm e r i współaut. 1996). Obecnie zalicza się do hiperakumulatorów te rośliny, które rosnąc w naturalnych środowiskach gromadzą w prze liczeniu na kilogram suchej masy organów nad ziemnych ponad 10000 mg Zn lub Mn (ponad
1%); 1 000 mg Ni, Cu, Co, Cr i Pb (0,1%); 100 mg Cd (0,01%) oraz 1 mg Au (0,0001%) (Ba k e r i Br o o k s 1989, Re e v e si współaut. 1995). Stęże nia metali w suchej masie organów nadzie mnych niektórych hiperakumulatorów wyno szą od 0.02% w przypadku kadmu, do 5% dla Ni, Mn, Zn (Ow 1996). Niewątpliwym rekordzi
stą w tej dziedzinie jest endemiczne drzewo Sebertia acuminata Pierre (m.s.) z Nowej Kale donii, u którego stwierdzono 25,74% Ni w su chej masie lateksu(Sa g n e r i współaut. 1998).
Tak dużą akumulację metali umożliwiają różne mechanizmy tolerancji, na przykład wią zanie w ścianach komórkowych, chelatowanie i detoksykacja przez komórkowe związki organi czne (kwasy organiczne, fitochelatyny), odkła danie w organellach nieaktywnych metabo licznie (wakuola), czy w tkankach zewnętrznych (trichomy) (Ve r k le ij i Sc h a t 1990; Er n s t i współaut. 1992; Pu n z i Sie g h a r d t 1993; Sa l t i współaut. 1995, 1995, 1998).
Zdolność hiperakumulacji metali ciężkich w roślinach rozwinęła się najprawdopodobniej w toku ewolucji jako mechanizm obronny przed atakami owadów roślinożernych i grzybów pa togennych, choć możliwe są także inne przyczy ny tego zjawiska (Ma r t e n s i Boyd 1994, Bo yd i Ma r t e n s 1998).
Do znanych hiperakumulatorów, wykorzy stywanych w procesie fitoekstrakcji, należą ro śliny z rodzaju Thlaspi (rodzina Brassicaceae — gorczycowate). Thlaspi caerulescens J. i C. Presl. może akumulować do 51600 mg Zn oraz do 1800 mg Cd/kg suchej masy organów nad ziemnych (Cu n n in g h a m i Ow 1996). Thlaspi ro-
tundifolium L., hiperakumulator ołowiu, groma dzi w suchej masie organów nadziemnych do 8200 mg Pb/kg (Re e v e s i Br o o k s 1983). Do usuwania z gleb niklu proponuje się wykorzy
stanie różnych gatunków Alyssum (Brassicace- ae), z których najefektywniejszy jest Alyssum tenium Halscy (Bakeri współaut. 1995), a także roślin należących do rodzin Buxaceae i Euphor- biaceae. Silene vulgaris to gatunek stosowany do ekstrakcji cynku i miedzi z gleb. Ponadto, ze względu na dużą tolerancję wobec Zn i Cd, S. vulgaris jest odpowiednią rośliną do zasiedlania i stabilizacji miejsc zanieczyszczonych tymi pierwiastkami.
Wykorzystanie naturalnych hiperakumula- torów w fitoremediacji jest jednakże ograniczo ne z kilku powodów (Cunningham i współaut.
1995, Ow 1996). Problemem jest ich powolny wzrost i niska produkcja biomasy. Na przykład T. caerulescens wytwarza jedynie 5 ton suchej masy/ha (Chaneyi współaut. 1995), a T. rotun-
difolium 5-50 mg s.m./roślinę/5 miesięcy (Cun
ninghami Ow 1996), podczas gdy opłacalne jest stosowanie roślin dających plon w wysokości 20 ton/rok/ha i akumulujących ponad 1% me talu w organach nadziemnych (Huang i współ aut. 1997). Nadzieje budzą badania Bakera i współaut. (1991), którzy sugerują, że w inten sywnej uprawie T. caerulescens można uzyskać plon 20 ton/ha, a niektóre gatunki Alyssum mogą być nawet bardziej produktywne. Innym utrudnieniem są małe rozmiary hiperakumula- torów i często rozetowaty pokrój (rozeta Thlaspi osiąga 15 cm wysokości), co utrudnia zbiór organów nadziemnych. Hiperakumulatory gro madzą efektywnie przeważnie jeden, rzadziej kilka pierwiastków i nie znaleziono dotąd rośli ny, która miałaby zdolność pobierania wszy stkich toksycznych metali (Cunninghami współ
aut. 1996). Praktycznym rozwiązaniem tego problemu może być jednoczesna uprawa wielu różnych gatunków hiperakumulatorów (Baker
i współaut. 1991). Ponadto, rośliny te nie są pospolite, występują w odległych geograficznie obszarach i zajmują ściśle określone nisze eko logiczne. Do tej pory niewiele wiadomo o ich fizjologii, wymaganiach uprawowych i odporno ści na choroby (Cunningham i Ow 1996).
Dlatego poszukuje się roślin, które łączyłyby cechy wysokiej akumulacji metali ciężkich, du żej produkcji biomasy, łatwości uprawy i zbio ru. Takie oczekiwania może spełnić gorczyca sarebska [Brassica juncea) (Kumari współaut. 1995, Ensleyi współaut. 1997). Daje ona plon 18 ton/ha w ciągu około 2,5 miesiąca (Blaylock
i współaut. 1997) i można ją łatwo adaptować do uprawy w różnych warunkach klimatycz nych i przy użyciu tradycyjnych zabiegów agro technicznych. Gatunek ten jest dobrym aku mulatorem Pb (3,5% s.m. organów nadzie mnych), a także Cd, Cr, Cu, Ni, Zn i charakte ryzuje go wysoka zdolność transportowania me
tali do organów nadziemnych. System korzenio wy B. juncea jest dobrze wykształcony i rozroś nięty w glebie na głębokość przekraczającą 50 cm, co nie tylko umożliwia efektywne pobiera nie metali, ale zapobiega też przedostawaniu się ich do wód gruntowych (Salti współaut. 1995,
Ensleyi współaut. 1997).
Do oczyszczania środowisk metodą fitoe- kstrakcji postuluje się także wykorzystanie ro ślin nie gromadzących dużych ilości metali, ale charakteryzujących się wysokim przyrostem biomasy w jednostce czasu (Chomczyńska
1997). Zapewnia to intensywne pobieranie składników mineralnych, w tym metali, z gleby oraz zabezpiecza przed ich nadmierną akumu lacją w roślinie. Wśród takich gatunków wymie nia się między innymi pszenicę, jęczmień, owies, rzepak, grykę i kukurydzę. Obiecujące rezultaty dały badania nad ekstrakcją metali z gleb z użyciem wierzby (Perttui Kowalik1997).
W celu zwiększenia efektywności procesu fitoekstrakcji, dodaje się do gleby różne sub stancje, ułatwiające pobieranie metali przez ko rzenie i ich transport do organów nadziemnych. Dobre wyniki uzyskano z użyciem czynników chelatujących, wśród których najefektywniej szy jest EDTA (Blaylock i współaut. 1997, Hu
ang i współaut. 1997). Związek ten może nawet
1000-krotnie zwiększyć poziom jonów Pb roz puszczonych w roztworze glebowym, a zatem dostępnych dla roślin (Cunningham i Ow 1996)
oraz 120-krotnie — translokację tego pierwia stka z korzeni do organów nadziemnych roślin
(Huang i współaut. 1997). Podobny skutek przynosi obniżenie pH gleby, dobór odpowied nich nawozów, zachowanie właściwych pór sa dzenia i zbiorów oraz inne zabiegi agrotechnicz ne (Brown i współaut. 1995, Salt i współaut.
1995, Cunninghami Ow 1996, Ensleyi współ
aut. 1997).
Podejmuje się także próby selekcji i genety cznej modyfikacji roślin w celu zwiększenia ich przydatności w procesie fitoekstrakcji. Badania prowadzone są w dwóch kierunkach: zwiększe nia tempa wzrostu i produkcji biomasy natural nych hiperakumulatorów oraz zwiększenia to lerancji i akumulacji metali u innych szybko rosnących gatunków tworzących dużą biomasę
(Cunninghami współaut. 1995, Salti współaut. 1995, Cunningham i Ow 1996, Ow 1996). W związku z tym poszukuje się genów roślinnych odpowiedzialnych za pobieranie, translokację i akumulację metali, między innymi u mutantów wykazujących zwiększoną akumulację lub wra żliwość na metale (Cunningham i współaut.
1995, Cunningham i Ow 1996). Do tej poiy
przeprowadzono kilka udanych prób zwiększe nia tolerancji na metale ciężkie przez wprowa
dzenie do roślin genów kodujących metalotio- neiny zwierzęce (Lefebvre i współaut. 1987,
MiSRAi Gedamu 1989, Maiti i współaut. 1991) i
drożdżowe (Hasegawa i współaut. 1997) lub
genów wyizolowanych z Schizosaccharomyces pombe, kodujących białko tonoplastowe po średniczące w transporcie kompleksu Cd-fito- chelatyna do wnętrza wakuoli (Ow 1996).
Z metodą fitoekstrakcji, mimo jej skutecz ności w usuwaniu z gleb metali ciężkich, wiąże się problem zagospodarowania toksycznej bio masy (Kumari współaut. 1995, Salti współaut. 1995, Cunningham i Ow 1996, Ensleyi współ aut. 1997). Może być ona składowana jako od pady toksyczne po wcześniejszej redukcji masy i objętości przez suszenie i spopielenie albo kompostowanie. Może też być wykorzystana do odzyskiwania niektórych metali ze spopielonej biomasy zmieszanej z odpowiednią surówką
hutniczą (Baker i współaut. 1991). Proces ten
jest opłacalny, jeżeli zawartość metalu w spo pielonym materiale roślinnym wynosi 10-20%
(Bakeri współaut. 1995). Możliwość zastosowa nia hiperakumulatorów do wydobycia i odzysku cennych pierwiastków jest w literaturze anglo języcznej określana mianem „phytomining”
(phyto — roślina, mining — górnictwo, kopal nictwo) (Chaney i współaut. 1995, Brooks i współaut. 1998). Metoda ta polega na koncen tracji w roślinach metali pobranych z niskopro centowych rud i sprzedaży popiołu jako źródła pierwiastka. Według teoretycznych wyliczeń, wartość cynku i kadmu odzyskanego z 20 ton biomasy roślinnej/ha może być oceniona na 1069 dolarów (Watanabe 1997). Niestety nie istnieje jeszcze rynek zbytu na takie „roślinne rudy metali”.
ZA LE TY FITOREM EDIACJI
1. Jedną z niewątpliwych zalet fitoremedia- cji jest jej ekonomiczna opłacalność. Oszacowa no, że koszty tej metody oczyszczania kształtują się na poziomie 1/3-1/10 (Boyajian i Sumner
1997), a nawet 1/100 kosztów konwencjonal nych metod remediacji (Boyajian i Carreira
1997, Boyajian i Devedjian 1997). Są one ni
skie między innymi dlatego, że nie wymagają nowego, specjalistycznego sprzętu i są proste w wykonaniu, opierają się na tradycyjnych tech nikach agrotechnicznych rozwijanych przez stulecia.
2. Badania laboratoryjne i pilotażowe testy polowe wykazały, że fitoremediacja jest efektyw ną metodą oczyszczania nie tylko niewielkich powierzchni o dużej koncentracji zanieczysz czeń, lecz także dużych obszarów o niewielkich i rozproszonych zanieczyszczeniach (Boyajiani
Sumner 1997). Metody tradycyjne w takich wa
runkach są nieopłacalne, natomiast materiał roślinny zebrany w procesie fitoekstrakcji sta nowi maksymalnie 5% początkowej masy oczy szczanej gleby i koszty jego utylizacji/składo- wania są znacznie niższe.
3. Zastosowanie roślin pozwala na skutecz niejszą ekstrakcję zanieczyszczeń z gleby w po równaniu z metodami konwencjonalnymi, któ re nie są w stanie usunąć zanieczyszczeń unie ruchomionych w mikroporach gleby, stanowią cych do 70% jej objętości (Boyajian i Sumner
1997). Korzenie roślin, które według pewnych szacunków mogą osiągać długość 300 min km/ha, penetrują pory i mogą całkowicie je oczyszczać (Boyajiani Devedjian 1997). Rośli ny, mające duże zapotrzebowanie na wodę (np.
topole) wraz z jej intensywnym pobieraniem powodują również przenoszenie substancji od żywczych oraz zanieczyszczeń w zasięg ich ko rzeni, skąd mogą być pobierane lub gdzie są degradowane.
4. Niewątpliwą zaletą fitoremediacji jest jej nieinwazyjność, możliwość pełnego usunięcia zanieczyszczeń in situ, bez konieczności zdej mowania wierzchnich warstw gleby i budowy specjalnych urządzeń do prowadzenia procesu oczyszczania. Nie istnieje też problem odzysku, często bardzo drogich, czynników ekstrakcyj nych wykorzystywanych w procesach oczysz czania metodami chemicznymi (Kondzielski i
współaut. 1996).
5. Obok usuwania zanieczyszczeń, fitoreme diacja zapobiega także erozji powierzchniowej i rozprzestrzenianiu się zanieczyszczeń do atmo sfery i wody oraz hamuje migrację zanieczysz czeń w glebie (Boyajian i Sumner 1997). Nato
miast pierwszym krokiem w konwencjonalnych metodach oczyszczania jest usunięcie wszy stkich roślin z oczyszczanego terenu, co nieod wołalnie prowadzi do pogłębiania się erozji gle by i rozprzestrzeniania się zanieczyszczeń.
6. Fitoremediacja może być stosowana wspólnie z innymi metodami, w celu zreduko wania kosztów i skrócenia czasu oczyszczania
(Boyajian i Sumner 1997). Gleba o bardzo wy sokim stężeniu substancji toksycznych może być najpierw oczyszczona w sposób konwencjo nalny, a po obniżeniu poziomu zanieczyszczeń zasiedlana roślinami.
7. Można ją też stosować jako pierwotną metodę remediacji wprowadzając odpowiednie
rośliny bezpośrednio po wstępnym rozpoznaniu zagrożenia (Boyajian i Devedjian 1997). Prowa dzą one proces oczyszczania już wówczas, za nim dokona się pełnej charakterystyki terenu i doboru optymalnej metody remediacji, co czę sto trwa nawet kilka lat.
8. Interesującym aspektem jest także możli wość sadzenia określonych gatunków roślin na
terenach o wysokim ryzyku przyszłego zanie czyszczenia, co zapobiega ich skażeniu po jego wystąpieniu (B o y a jia n i D e v e d jia n 1997).
9. Roślinnemu oczyszczaniu środowiska to warzyszy duża akceptacja społeczna. Lokalna ludność chce rozwiązań, które chroniąjej zdro wie, nie mają negatywnego wpływu na otocze nie, są estetyczne i przyjemne.
WADY I OGRANICZENIA FITO REMEDIACJI Zastosowanie frtoremediacji napotyka jed
nak dzisiaj jeszcze na wiele ograniczeń (Cu n
n in g h a m i współaut. 1995, 1996; Cu n n in g h a m i
Ow 1996; Bo y a j ia n i Su m n e r 1997).
1. Należy tu niewielki pionowy zasięg oczy szczania. Mimo, że korzenie roślin rozprzestrze niają się nawet na głębokości 60 metrów, wię kszość ich jest położona względnie płytko i oczy szczanie najefektywniej zachodzi w górnej war stwie gleby. Przyjmuje się maksymalną granicę około 0.5-1 m dla zanieczyszczeń trudno roz przestrzeniających się i wyjątkowo do 10 m głębokości w przypadku zanieczyszczeń ruchli wych.
2. Inną przeszkodą w stosowaniu roślin do oczyszczania środowiska jest fakt, że pewne stężenia zanieczyszczeń mogą być dla nich zbyt toksyczne. W takich przypadkach najpierw uży wa się metod konwencjonalnych, aby obniżyć poziom zanieczyszczeń do tolerowanego przez rośliny.
3. Fitoremediacja jest jeszcze niestety pro cesem bardzo długotrwałym. Na widoczne wy niki takich zabiegów często trzeba czekać kilka lub kilkanaście lat, podczas gdy wykopanie gle by i jej oczyszczenie ex situ trwa kilka dni lub tygodni.
4. Fitoremediacja środowiska jest uzależ niona od warunków atmosferycznych i ograni cza się tylko do czasu trwania okresu wegeta cyjnego, to jest kilku miesięcy w roku. W połą czeniu jednak z innymi metodami, które mogą być wykorzystywane zimą, znacznie skraca czas oczyszczania i obniża jego koszty.
5. Tereny oczyszczane metodą fitoremedia- cji muszą być użyteczne rolniczo. Struktura gleby, jej pH, zasolenie, wilgotność, natlenienie,
zawartość związków mineralnych i organicz nych są czynnikami, które mają ogromny wpływ na ten proces. Aby uzyskać lepsze rezul taty oczyszczania, zwykle obsadza się roślinami obszar większy, niż objęty przez rozpoznane zanieczyszczenie.
6. Wreszcie istotną wadą procesu fitoreme- diacjijest to, że nie jest on dostatecznie przete stowany w warunkach polowych a stosowanie tej metody jest związane z pewnym lyzykiem. Może się zdarzyć, że rośliny akumulujące duże ilości substancji toksycznych staną się źródłem pożywienia dla lokalnej ludności czy fauny. Ist nieje również zagrożenie, że rośliny transgeni czne czy zmodyfikowane genetycznie wprowa dzone do środowiska, wymkną się spod kontro li, co spowoduje trudne do przewidzenia konse kwencje.
Mimo, że fitoremediacja jest bardzo młodą dziedziną, już dziś jest konkurencyjna w sto sunku do wielu tradycyjnych metod oczyszcza nia środowiska. Jednak dla wykorzystania jej na szeroką skalę, należy dokładnie poznać me chanizmy, które rządzą procesami zaangażowa nymi w pobieranie, translokację i akumulację a także wewnątrzkomórkową detoksykację czy degradację zanieczyszczeń w roślinach. Wyma ga to współpracy specjalistów z wielu dyscyplin nauki, takich jak biologia roślin, biochemia i mikrobiologia gleb, rolnictwo, ekologia, inżynie ria genetyczna. Wówczas rośliny, które są dla ludzi źródłem pożywienia, energii, materiałów budowlanych, włókien, wielu związków chemi cznych i doznań estetycznych, staną się dodat kowo ważnym elementem w ochronie naszego środowiska.
PHYTOREMEDIATION — THE METHOD FOR ENVIRONMENT DECONTAMINATION S u m m a ry
Environment pollution caused by intensive activity of man is a great threat to the functioning of ecosystems and health of people. Many physical and chemical methods for environment decontamination have been developed, but their application is often very expensive and destructive. Therefore, the use of plants for environment decontamina
tion called phytoremediation, is given more and more atten tion. This method is environment friendly, economically advantageous and highly acceptable by the public opinion. However, its introduction meets many difficulties and limi tations. Depending on the kind of pollution and way of its neutralization, several types of phytoremediation:
phytode-gradation, volatilization, phytostabilization, rhizofiltration practical use and directions of scientific investigations lead-and phytoextraction are distinguished. The article de- ing to increased effectivity of the processes involved, scribes phytoremediation methods, the possibility of their
LITERATURA
B a k e r A., B r o o k s R., R e e v e s R., 1988. Growing fo r gold... lar biology o f Populus. K lo p fe r n s te in N.B., Chun Y.W.,
and copper... and zinc. New Sci. 117, 44-48. Kim M.-S., A h u ja M.R. (red.) USDA Forest Service Gen!
B a k e r A. J. M., B r o o k s R. R., 1989. Terrestrial higher plants Tech. Rep. RM-GTR-297, 206-211.
which hyperaccumulate metallic elements — a review of their distribution, ecology and phytochemistry. Biore
covery 1, 81-126.
B a k e r A. J. M., R e e v e s R. D., M c g r a t h S. P., 1991. In situ
decontamination o f heavy metal polluted soils using crops o f metal-accumulating plants — a feasibility study. [W:] In situ bioreclamation. Applications and investigations fo r hydrocarbon and contaminated site remediation. H in ch e e R.E., O lf e n b u t t e l R.F. (red.). But- terworth-Heinemann, str. 600-605.
B a k e r A. J. M., M c g r a t h S. P., S id o li C. M. D., R e e v e s R. D., 1995. The potential fo r heavy metal decontamination. Mining Environ. Mgt 3, 12-14.
B a ld i F., 1997. Microbial transformation o f mercury species
and their importance in the biogeochemical cycle o f mercury. [W:] Metal ions in biological systems, vol. 34 Mercury and its effects on environment and biology.
S i g e l A . , S i g e l H . (red.). Marcel Dekker, Inc., New York, Basel, Hong Kong, str. 213-257.
B a n u e lo s G. S., A jw a H. A., T e r r y N., Z a yed A., 1997.
Phytoremediation o f selenium laden soils: A new tech nology. J . Soil and Water Cons. 52, 426-430.
B la y lo c k M. J., S a l t D. E., D u sh en k ov S., Z a k h a rov a O.,
Gussman C., Kapulnik Y., E n s le y B. D., Raskin I., 1997.
Enhanced accumulation o f Pb in Indian mustard by soil-applied chelating agents. Environ. Sci. Technol. 31,
860-865.
B oyajian G. E., C a r r e ir a L. H., 1997. Phytoremediation: a
clean transition from laboratory to marketplace? Nature
Biotechnology 15, 127-128.
B oyajian G. E., D e v e d jla n D. L., 1997. Phytoremediation: it
grows on you. Soil and Groundwater Cleanup, Fe
bruary/March, str. 22-26.
B oyajian G. E., Sum ner R. B., 1997. Phytoremediation: a
cost-effective cleanup solution. Chem. Waste Litigation
Rep. 34, 967-974.
B o y d R. S., M a r te n s S. N., 1998. Nickel hyperaccumulation
by Thlaspi montanum var. montanum (Brassicaceae): a constitutive trait. Am. J . Bot. 85, 259-265.
B r o o k s R. R , C ham bers M. F., N ic k s L. J., R ob in son B. H., 1998. Phytominig. Trends Plant Sci. 3, 359-362.
B r o w n S . L., Chaney R. L., A n g le J. S., B a k e r A. J. M., 1994.
Phytoremediation potential o f Thlaspi caerulescens and bladder campion fo r zinc- and cadmium- contaminated soil. J. Environ. Qual. 23, 1151-1157.
Chaney R., B ro w n S., Li Y.-M., A n g le J . S ., H o m e r F., G re e n
C., 1995. Potential use o f metal hyperaccumulators. Mining Environ. Mgt 3, 9-11.
Chom czyńska M., 1997. Fitosanitacja gleb zanieczyszczo
nych metalami ciężkimi. Ekoinżynieria 4, 32-35.
Cunningham S. D., Ow D. W., 1996. Promises and prospects
o f phytoremediation. Plant Physiol. 110, 715-719.
Cunningham S. D, B e r t i W. R., H uang J. W., 1995. Phytore
mediation of contaminated soils. Trends Biotechnol. 13,
393-397.
Cunningham S. D., A n d e r s o n T. A., Schw ab A. P., Hsu F. C., 1996. Phytoremediation o f soils contaminated with or
ganic pollutants. Adv. Agron. 56, 55-114.
DixM. E., K lo p fe r n s te in N. B., Z h an g J.-W., W orkm an S. W.,
Kim M.-S., 1997. Potential use o f populus fo r phytore
mediation of environmental pollution in Riparian zones.
[W:] Micropropagation, genetic engineering, and
molecu-Dunbabin J. S., B o w m er K. H., 1992. Potential use o f con
structed wetlands fo r treatment o f industrial wastewa ters containing metals. Sci. Total Environ. I l l ,
151-168.
D u sh en k ov S., Kum ar P. B. A. N., M o t t o H., Raskin I., 1995.
Rhizofiltration: the use of plants to remove heavy metals fromaqueous streams. Environ. Sci. Technol. 29, 1239-
1245.
D u sh en k ov S., V a s u d e v D., Kapulnik Y., G le b a D., F le is h e r
D., T in g K. C., E n s le y B., 1997. Removal o f uranium
from water using terrestrial plants. Environ. Sci. Tech
nol. 31, 3468-3474.
E n s le y B. D., Raskin J., S a l t D . E., 1997. Phytoremediation
applications fo r removing heavy metal contamination from soil and water. [W:] I. S a y le r i współaut. (red.)
Plenum Press, New York, str. 59-64.
E r n s t W. H. O., V e r k l e i j J. A. C., S c h a t H., 1992. Metal
tolerance in plants. Acta Bot. Neerl. 41, 229-248.
H a r b o r n e J. B., 1997. Ekologia biochemiczna. PWN, War szawa.
H asegaw a I., T e r a d a E., Sunairi M., W a k ita H., Shinmachi F.,
N o g u c h i A., Nakajim a M., Yazaki J., 1997. Genetic im
provement o f heavy metal tolerance in plants by transfer o f the yeast metallothionein gene (CUP 1). Plant Soil 196,
277-281.
H e a to n A. C. P., R u gh C. L., W a n g N. W., M e a g h e r R. B., 1998. Phytoremediation o f mercury and methylmercury
polluted soils using genetically engineered plants. J.
Soil Contain. 7,497-509.
H uang J. W., Chen J., B e r t i W. R., Cunningham S. D., 1997.
Phytoremediation o f lead-contaminated soils: role of synthetic chelates in lead phytoextraction. Environ. Sci.
Technol. 31, 800-805.
K n ig h t B., Z h a o F. L., M c g r a t h S. P., Shen Z. G., 1997. Zinc
and cadmium uptake by the hyperaccumulator Thlaspi caerulescens in contaminated soils and its effects on the concentration and chemical speciation o f metals in soil solution. Plant Soil 197, 71-78.
K o n d zie ls k i I., B u czkow sk i R., Szymański T., 1996. Biologicz
ne metody remediacji wód i gleb zanieczyszczonych metalami ciężkimi. Ekologia i Technika 5/6, 23-27.
K rA m er U., C o t t e r - H o w e l l s J. D., C h a rn o c k J. M., B a k e r
A. J. M., Smith J. A. C., 1996. Free histidine as a metal
chelator in plants that accumulate nickel. Nature 379,
635-638.
Kum ar P. B. A. N., D u sh en k ov V., M o t t o H., Raskin J., 1995.
Phytoextraction: the use o f plants to remove heavy metals from soils. Environ. Sci. Technol. 29, 1232-
1238.
L e fe b v r e D. D., M iki B. L., L a lib e r t e J.-F., 1987. Mammalian
metallothionein functions in plants. Bio/Techno logy 5,
1053-1056.
L e y v a l C., T urnau K., H a s e lw a n d te r K ., 1997. Effect o f heavy
metal pollution on mycorrhizal colonization andfunction: physiological, ecological and applied aspects. Mycorrhi-
za 7, 139-153.
M a iti I. B., W a g n e r G. J., H u n t A. G., 1991. Light inducible
and tissue-specific expression of a chimeric mouse me tallothionein cDNA qene in tobacco. Plant Sci. 76, 99-
M a r t e n s S. M ., B oyd R. S., 1994. The ecological significance
o f nickel hyperaccwnulation: a plant chemical defense.
Oecologia 98, 379-384.
M is ra S., Gedamu L., 1989. Heavy metal tolerant transgenic
Brassica napus L. and Nicotiana tabacum L. plants.
Theor. Appl. Genet. 78, 161-168.
Ow D. W., 1996. Heavy metal tolerance genes: prospective
tools fo r bioremediation. Resources, Conservation and
Recycling 18, 135-149.
P e r t t u K. L., K o w a lik P. J ., 1997. Salix vegetation filters fo r
purification o f waters and soils. Biomass and Bioenergy
12, 9-19.
Punshon T., D ickinson N. M., 1997. Acclimation o f Salix to
metal stress. New Phytol. 137, 303-314.
Punz W. F., S ie g h a r d t H., 1993. The response o f roots of
herbaceous plant species to heavy metals. Environ.
Exp. Bot. 33, 85-98.
R e e v e s R. D., B r o o k s R. R., 1983. Hyperaccumulation o f lead
and zinc by two metallophytes from mining areas of central Europe. Environ. Pollut. Ser. A 31, 277-285.
R e e v e s R. D., B a k e r A. J. M., B r o o k s R. R., 1995. Abnormal
accumulation o f trace metals by plants. Mining Environ.
Mgt 3, 4-8.
R u gh C. L., W ild e H. D., S ta c k N. M., Thom pson D. M.,
Summers A. O., M e a g h e r R. B., 1996. Mercuric ion
reduction and resistance in transgenic Arabidopsis tha- liana plants expressing a modified bacterial mer A gene.
Proc. Natl. Acad. Sci. USA 93, 3182-3187.
S a g n e r S., K n e e r R., W a n e e r G., C o s s o n J.-P., D eus-N eu -
mann B., Z en k M. H., 1998. Hyperaccumulation,
com-plexation and distribution o f nickel in Sebertia acumina ta. Phytochemistry 47, 339-347.
S a l t D. E., B la y lo c k M., Kum ar N. P. B. A., D u sh en k ov V.,
E n s le y B. D., C h e t I., Raskin I., 1995. Phytoremediation:
a novel strategy fo r the removal o f toxic metals from the environment using plants. Bio/Technology 13, 468-
474.
S a l t D. E., Smith R. D., Raskin I., 1998. Phytoremediation. Annu. Rev. Plant Physiol. Plant Mol. Biol. 49, 643-668.
T e r r y N., Z a y e d A ., 1998. Phytoremediation o f selenium. [W:]
Environmental chemistry o f selenium. F ra n k e n b e rg e r
W. T., E n b e rg R. A. (red.). Marcel Dekker, Inc., New York, Basel, Hong Kong, str. 633-655.'
V e r k l e i j J. A. C., S c h a t H., 1990. Mechanisms of metal
tolerance in higher plants. [W:] Heavy metal tolerance in plants: evolutionary aspects. Shaw A. J. (red.) CRC Press, Inc., Boca Raton, Florida, str. 179-193.
W a ta n a b e M. E., 1997. Phytoremediation on the brink of
commercialization. Environ. Sci. Technol. 31, 182A-
186A.
W ilt s e C. C., R o o n e y W. L., C hen Z., S chw ab A. P., Banks M. K., 1998. Greenhouse evaluation o f agronomic and
crude oil-phytoremediation potential among alfalfa genotypes. J. Environ. Qual. 27, 169-173.
Zayed A. M., T e r r y N., 1994. Selenium volatilization in roots
and shoots: effects o f shoot removal and sulfate level. J.
Plant Physiol. 143, 8-14.
Z a yed A., G owtham an S., T e r r y N., 1998. Phytoaccumulation
o f trace elements by wetland plants: I. Duckweed. J.
